авторефераты диссертаций БЕСПЛАТНАЯ БИБЛИОТЕКА РОССИИ

КОНФЕРЕНЦИИ, КНИГИ, ПОСОБИЯ, НАУЧНЫЕ ИЗДАНИЯ

<< ГЛАВНАЯ
АГРОИНЖЕНЕРИЯ
АСТРОНОМИЯ
БЕЗОПАСНОСТЬ
БИОЛОГИЯ
ЗЕМЛЯ
ИНФОРМАТИКА
ИСКУССТВОВЕДЕНИЕ
ИСТОРИЯ
КУЛЬТУРОЛОГИЯ
МАШИНОСТРОЕНИЕ
МЕДИЦИНА
МЕТАЛЛУРГИЯ
МЕХАНИКА
ПЕДАГОГИКА
ПОЛИТИКА
ПРИБОРОСТРОЕНИЕ
ПРОДОВОЛЬСТВИЕ
ПСИХОЛОГИЯ
РАДИОТЕХНИКА
СЕЛЬСКОЕ ХОЗЯЙСТВО
СОЦИОЛОГИЯ
СТРОИТЕЛЬСТВО
ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ
ТРАНСПОРТ
ФАРМАЦЕВТИКА
ФИЗИКА
ФИЗИОЛОГИЯ
ФИЛОЛОГИЯ
ФИЛОСОФИЯ
ХИМИЯ
ЭКОНОМИКА
ЭЛЕКТРОТЕХНИКА
ЭНЕРГЕТИКА
ЮРИСПРУДЕНЦИЯ
ЯЗЫКОЗНАНИЕ
РАЗНОЕ
КОНТАКТЫ


Pages:     | 1 |   ...   | 7 | 8 || 10 | 11 |   ...   | 13 |

«РОССИЙСКАЯ АКАДЕМИЯ НАУК Институт проблем безопасного развития атомной энергетики Труды ИБрАЭ ВОПРОСЫ РАДИОЭКОЛОГИИ ...»

-- [ Страница 9 ] --

2.3. Формализация и математическая постановка задачи распространения радионуклидов в слое донных отложений Слой донных отложений из-за своих специфических свойств играет неод нозначную роль в распространении в природе загрязняющих веществ, в том числе радионуклидов. С одной стороны, слой донных отложений акку мулирует и закрепляет физическим или химическим путем радионуклиды, тем самым в значительной степени ограничивая их подвижность. С другой стороны, слой донных отложений, как правило, граничит с хорошо прово дящими средами и с течением времени по мере очищения последних ста новится источником вторичного загрязнения окружающей среды. Кратко срочный прогноз распространения радионуклидов позволяет оценивать Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск значение слоя донных отложений как важнейшего фактора очищения компонентов водоема. Долгосрочный прогноз дает возможность предви деть дальние последствия аварий или длительного использования несо вершенных технологий на АЭС и промышленных объектах. Осуществление указанных прогнозов с высоким уровнем достоверности возможно только на базе математических моделей массопереноса с детальным учетом осо бенностей массообмена с сопредельными средами (поверхностные и под земные водоисточники и водоприемники, нижележащий хорошо прони цаемый грунт, прилегающие территории).

Сформулируем задачу распространения радионуклидов в слое донных отложений конечной мощности m0 за счет механизмов эффективной диффузии (молекулярной диффузии и гидродинамической дисперсии) и конвекции, обусловленной нисходящим фильтрационным потоком с по стоянной скоростью фильтрации Vф. Прочное (в фиксированной форме) и непрочное (в обменной форме) закрепление радионуклидов в различных фракциях твердой фазы донных отложений в количественном отношении характеризуется параметрами их распределения в равновесных условиях:

между фиксированной и обменной формами — K f, между обменной и растворенной формами — K e. Постепенное снижение уровня радиоак тивного загрязнения твердой и жидкой фаз слоя донных отложений вследствие радиоактивного распада радионуклидов (в общем случае за счет внутренних возможностей самоочищения системы) учитывается с помощью коэффициента. Исходная модель отражает кинетические осо бенности обмена между прочно и непрочно связанными формами радио нуклидов, характеризуемые коэффициентом скорости обмена. Также считается, что равновесие между обменной и растворенной формами ус танавливается мгновенно. Тогда система уравнений, описывающая дина мику поведения радионуклидов в слое донных отложений в рамках огово ренных допущений, принимает вид S f 2C S C C + s e + s De 2 + Vф s C s Se s S f = s, z t t t z Se = K e C, (1) S ( ) K S S S = f, fe f f t где De — коэффициент эффективной диффузии, который характеризует близкие по значимости механизмы переноса радионуклидов за счет моле кулярной диффузии, гидродинамической дисперсии и определяется по формуле De = D0 s f s + Vф ( D0 — коэффициент молекулярной диффу Моделирование поведения радионуклидов в донных отложениях водоемов С. В. Казаков, С. С. Уткин зии радионуклидов в воде;

f s — фактор сопротивления, который равен 2 ;

s — пористость грунта в слое донных отложений;

— коэффици s ент гидродинамической дисперсии);

C — концентрация радионуклидов в растворенной форме;

s — плотность грунта;

Se и S f — концентрации радионуклидов в обменной и необменной формах. Ось 0z направлена вверх.

В водоеме при стоячей глубокой воде основным механизмом переноса является молекулярная диффузия, которая может заметно превосходить эффективную диффузию в слое донных отложений. Для водоемов с про точной водой начинает играть важную роль турбулентный характер водно го (руслового) потока с интенсивным массообменом между различными слоями водоема. Указанные особенности могут быть в первом приближе нии учтены посредством граничного условия C + Vф C = 1Vф ( C0 2 C ), z = 0 : De (2) z где Vф zu exp Dw ;

= exp Vф zu 1 =, (3) Vф zu Dw exp Dw C0 — концентрация радионуклидов в водоеме вне зоны влияния диффу зионного слоя донных отложений;

zu — координата верхней границы диффузионного слоя;

Dw — обобщенный коэффициент диффузии в во доеме, определяемый с учетом динамических свойств водной среды.

Условие (2) получено на основе решения стационарной задачи массоперено са в диффузионном слое водоема и не учитывает переходных процессов.

При формировании радиологического режима в слое донных отложений возможны два предельных случая в зависимости от диффузионных свойств водной среды водоема. Максимальный расход радионуклидов в слое донных отложений имеет место при Dw или zu ( 1 1, 2 0 ). Тогда в пределе из (2) вытекает условие z = 0 : C = C0. (4) Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск Минимальный расход радионуклидов в слое донных отложений формиру ется при Dw 0 или zu ( 1, 2 1). В таком случае из усло вия (2) следует C z = 0 : De + Vф C = Vф C0. (5) z Dw и zu являются конечными положительными величи В реальности нами и определяют согласно (3) значения 1 и 2.

На нижней границе слоя донных отложений ( z = z0 ) концентрация и рас ход радионуклидов зависят от физических свойств нижележащего грунта.

Однако для наиболее опасных в экологическом отношении природных условий, при которых обеспечивается быстрый отвод радионуклидов, до пустимо пренебрегать в подстилающем грунте диффузионной составляю щей потока загрязняющих веществ. Тогда задается граничное условие C z = z0 : = 0. (6) z Начальные условия в общем случае имеют вид t = 0 : C = C 0 ( z ), S f = S 0 ( z ). (7) f В принятой модели радиоактивное загрязнение слоя донных отложений определяется уровнем загрязненности водоема, влияние которого учиты вается с помощью граничных условий на верхней границе донных отложе ний и начальных условий (если данный процесс имеет предысторию) пу тем задания соответствующих значений исходных параметров 1, 2, C0.

Однако система «водоем — слой донных отложений — грунт» обладает способностью к самоочищению, которое наиболее интенсивно протекает в более мобильном и биологически активном компоненте системы — водо еме. Благодаря этому, а также вследствие радиоактивного распада радио нуклидов, загрязненность воды постепенно снижается. Это можно отра зить в исходной модели, задавая параметры 1, 2, C0 как функции от t.

Вместе с тем для долгосрочных прогнозов целесообразно основываться на упрощенной картине, исходя из двухстадийного характера перераспреде ления радионуклидов в рассматриваемой системе. При таком подходе можно считать, что на первой стадии вода в водоеме загрязнена и обу славливает поступление большого количества загрязняющих веществ в донные отложения. На второй стадии вследствие очищения водоема фильтрующаяся из него более чистая вода становится важнейшим факто ром уменьшения загрязненности слоя донных отложений. Таким образом, Моделирование поведения радионуклидов в донных отложениях водоемов С. В. Казаков, С. С. Уткин математическая задача переноса радионуклидов в слое донных отложений и обмена загрязняющими веществами с сопредельными средами ставится как задача с постоянными исходными параметрами 1, 2, C0. Их значе ния в течение расчетного времени (в конце первой стадии) резко меняют ся, а существенные изменения в характере распределения радионуклидов в слое донных отложений, имеющие место на второй стадии, вызваны скачкообразным изменением концентрации радионуклидов на верхней границе диффузионного слоя, так что здесь также используется условие (2), где C0 заменяется на C.

Для удобства анализа и большей общности результатов расчетов исходная модель (1), (2), (6), (7) представляется в безразмерном виде:

2 C C S f C De + C R f S f = R f +, z t t z S f ( ) С S f S f = t, C ( ) z = 0 : De + C = 1 1 2 C, (8) z C z = 1: = 0, z 0 t = 0 : C = C, S f = S f.

De Модель (8) включает следующие безразмерные параметры: De =, Vф m K K Sf m C z ( s + s K e ), R f = s f e, S f = C=, z=, =, C0 m0 s + s K e Vф K f K e C S Vф t C0 m ( s + s K e ). Кро f, C0 =, S0 =, = t= m0 ( s + s K e ) f C0 K f K e C0 Vф Se ме того, так как Se =, то из (1) следует Se = C.

K e C В дальнейшем черточки над безразмерными переменными и параметрами будут опускаться.

Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск 2.4. Решение задачи Численное решение математической модели (8) получено методом про гонки. Основными расчетными величинами являются концентрации ра дионуклидов в растворенной C ( z, t ) и необменной S f ( z, t ) формах. По ведение радионуклидов предполагается рассматривать в течение дли тельного времени — с момента возникновения аварийной ситуации вплоть до момента снижения радиоактивного загрязнения слоя донных отложений до уровня, уже не представляющего серьезной угрозы для ок ружающей среды. Расчеты для каждого периода, поскольку имеются суще ственные различия в начальных и граничном (при z = 0 ) условиях, вы полняются отдельно.

Построим разностную схему системы (8), аппроксимируя уравнения по шаблону:

n+1,i-1 n+1,i n+1,i+ n,i Rf 1 1 n + (C ) (S ) ( ) n + Cin + n + Sin Ci +1 Cin +1 = i i h De n + ( ) Ci +1 2Cin +1 + Cin+1 Cin +1 R f Sin +1, = (9) h ( ) ( ) Cin +1 Sin +1 Sin +1 = Sin +1 Sin, где i = 1, 2,..., N 1;

n = 0, 1,..., T.

De n ( ) ( ) n n n h CN CN 1 + CN = 1 1 2 CN, n = 1, 2,..., T*, De n ( ) n n n CN CN 1 + CN = 1 2 CN, n = T*, T* + 1,..., T, (10) h C0n = C1n, n = 0, где i = 0,1,..., N.

Моделирование поведения радионуклидов в донных отложениях водоемов С. В. Казаков, С. С. Уткин Ci0 = C 0, 0 (11) Si = S.

Здесь N — полное число узлов расчетной сетки по пространству;

T — то же по времени;

T* — время окончания первой стадии и начала второй.

Кроме того, для удобства обозначения полагаем, что S f = S.

Исследуя данную схему на аппроксимацию, нужно найти невязки всех уравнений (8) на решениях C (t, z ), S (t, z ) исходной задачи (8). Выбрав в качестве «опорной точки» узел (i, n + 1), из уравнений (9) и (10) — пред полагая, что существуют и ограничены вторые производные от C и S по своим аргументам, — получим n + h ( ) ( 1 )i = C + (C + R f S ) + O, h, n +1 2 2 2 i n + ( )n +1 = S + O (2 ), 2i i n + hD ( 3,4 )i = e C + O (h 2 ), n + 2 i n + h ( 5 )i = C + O (h 2 ).

n + 2 i Соотношения (11) аппроксимируют соответствующие начальные условия точно.

Таким образом, главные члены ошибок аппроксимации суть величины первого порядка малости как по, так и по h.

Для решения разностных уравнений (9)—(11) методом прогонки сводим их к уравнению вида ACi 1 BCi + ECi +1 = Fi (i = 1, 2,..., N 1 ) с крае выми условиями C1 = 1C0 + 1, CN = N CN 1 + N.

Тогда решение задачи может быть получено при помощи следующего ал горитма:

Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск E i i +1 Fi i A i = B E, i =, i = N 1, N 2,..., 1, A i + N = N, N = N, (12) Ci = i Ci 1 + i, i = 1, 2,…, N, C0 = 1.

1 Здесь из уравнений (9)—(11):

De A=, h R f Rf 2 De 1 B= + + ++ +, 1 + + h2 h ++ De E= +, h2 h R f Rf n 1 n Rf Fi = + Si Ci, i = 0, 1,..., N, + + 1 ( + + 1) 1 h D + h + h, t [ 0, T* ], N = e 0, t [T, T ], * De N =.

De + h + 1 2 h Прогоночные формулы (12) являются устойчивыми, если B A + E. Это условие, очевидно, выполняется.

Теперь рассмотрим вопрос устойчивости разностной схемы (9)—(11), ис ходя из того, что она описывает эволюционную задачу. Применяя метод гармоник, представим частные решения (9) в виде k C C n ik = e. (13) S n S Моделирование поведения радионуклидов в донных отложениях водоемов С. В. Казаков, С. С. Уткин Условие устойчивости по начальным данным сводится к требованию огра ниченности амплитуды гармоник: n const.

Подставляя (12) в (9), получаем 1 Rf 1 Rf 2D ei + 2 e ( cos 1) + C + + R f S = 0, h h 1 C + + + S = 0.

Эта система имеет решение, если детерминант ее матрицы обращается в нуль, откуда K + + R f R f 1 2 + R f K + + + + 2 = 0, 2D ei + 2 e ( cos 1) + где K =.

h h Таким образом, получена зависимость амплитуды от параметров сетки, параметров задачи и, которое может быть произвольным.

Численный расчет зависимости () для различных параметров задачи и сетки представлен на рис. 3 и рис. 4.

1.2 0. 1.11 0. 1.01 1 0. amplitude amplitude 0. 0. 0. 0. 0. 0.63 0. 0.53 0. 0.43 0. 0. 0. 0. 0. 0.14 0.047 0. 0 1.05 2.09 3.14 4.19 5.24 6.28 0 1.05 2.09 3.14 4.19 5.24 6. beta beta 1 t = 0,001;

h = 0,01 t = 0,001;

h = 0, 2 t = 0,005;

h = 0,001 t = 0,005;

h = 0, 3 t = 0,0001;

h = 0,001 t = 0,0001;

h = 0, Рис. 3. Зависимость () при различных значениях шага сетки Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск 1.04 0. 0.96 0. 0. amplitude amplitude 0.88 0. 0. 0.8 0. 0. 0.72 0. 0. 0.64 0. 1 0. 0.56 0. 0 1.05 2.09 3.14 4.19 5.24 6.28 0 1.05 2.09 3.14 4.19 5.24 6. beta beta 1 lambd a = 0,1;

De = 0,2;

R = 2 lambd a = 0,1;

De = 0,2;

R = 2 lambd a = 0,1;

De = 0,05 ;

R = 1 0 lambd a = 0,1;

De = 0,05 ;

R = 1 3 lambd a = 0,5;

De = 0,05 ;

R = 2 lambd a = 0,5;

De = 0,05 ;

R = Рис. 4. Зависимость () при различных значениях шага сетки Таким образом, µ 1 для используемых в расчетах входных параметров.

Шаги сетки выбираются равными, например, = 0, 0001 по времени и h = 0, 001 по пространству.

Итак, разностная схема аппроксимирует исходную линейную систему уравнений и является устойчивой. Тогда численные решения C ( h, ), S ( h, ) C ( z, t ), S ( z, t ).

h, 3. Анализ результатов Для выполнения прогнозных расчетов и анализа особенностей формиро вания радиологического режима в слое донных отложений при распро странении радионуклидов в системе «водоем — слой донных отложений — грунт» необходимо изначально задавать следующие размерные пара метры: s, s, D0, f s,, Vф,, K e,, K f, zu, Dw, C 0, C0, S 0, z0. Однако f удобнее проводить теоретический анализ, опираясь на математическую модель переноса радионуклидов в слое донных отложений в безразмер ном виде (8), которая содержит безразмерные параметры De, R f,,, 1, 2. При таком подходе искомые безразмерные концен трации радионуклидов в растворенной C и необменной S f формах яв ляются функциями от безразмерных координаты (высоты) z, времени t и приведенных выше комплексов. Так как исходные параметры на практике заметно меняются (от объекта к объекту), то пределы изменения безраз Моделирование поведения радионуклидов в донных отложениях водоемов С. В. Казаков, С. С. Уткин мерных параметров при общем анализе могут быть значительными. Дан ные экспериментальных исследований для ряда природных объектов сви детельствуют о том, что ориентировочный диапазон значений De состав ляет 0,05—0,2. Второй важнейший параметр R f находится обычно в пре делах от 2 (для радионуклидов, слабее взаимодействующих с твердой фа зой донных отложений) до 10 и более (для радионуклидов, хорошо фик сируемых твердой фазой). Значение приближенно изменяется от 0, (для малоподвижных стабильных радионуклидов) до 0,5 и более (для мо бильных и быстрораспадающихся). Диапазоны для и 1 являются су щественно более широкими, так как оба параметра могут меняться от еди ницы до очень больших значений (, 1 ). В частности, исполь зование высоких значений 1 необходимо при моделировании постоян ной концентрации радионуклидов на верхней границе слоя донных отло жений. Выбор же больших значений (свыше 100) указывает на приня тие в модели почти равновесного характера обмена между обменной и необменной формами загрязняющих веществ. Подобные диапазоны изме нения исходных безразмерных параметров позволяют отразить в первом приближении разнообразные физико-химические условия, встречающие ся на практике.

Расчетное время для долгосрочных прогнозов часто соизмеримо с харак терным временем установления равновесия между обменной и фиксиро ванными формами радионуклидов или заметно его превосходит. Таким образом, для почти равновесных условий ( 1) удобнее результаты расчетов представлять с использованием обобщенного масштаба времени, выражение для которого включает R f и вытекает из первого уравнения системы (8), если допустить, что S f = C. Поэтому вводится обобщенное безразмерное время t tt =.

Rf + Подобное обобщение масштаба времени математической задачи (8) не позволяет, однако, исключить из этой модели параметр R f, который оста ется в качестве множителя в слагаемом, описывающем распад фиксиро ванных радионуклидов. Следовательно, сохраняющаяся в явном виде за висимость расчетных величин (концентраций, расходов) от R f может служить в таком случае только для частичной оценки вклада распада ра дионуклидов в общую динамику радиологического режима. Для полной же оценки вклада этого процесса необходимо, кроме того, выполнять ана Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск лиз влияния на C и S, а также параметра. Следует подчеркнуть, что динамика радионуклидов в слое донных отложений в первую очередь оп ределяется R f, а в полной мере значимость этого коэффициента может быть оценена в результате анализа поведения радионуклидов с использо ванием принятого в исходной модели безразмерного времени.

Ниже приведены в виде графиков некоторые наиболее характерные ре зультаты. Характеристики радиологического режима рассчитывались от дельно для его первой и второй стадий.

Основная цель подобных расчетов заключается в составлении прогнозов ра диационной обстановки. Выбор вида прогноза (кратко- или долгосрочный) диктуется характером хозяйственной деятельности на обследуемом объекте и требованиями по охране окружающей среды. Формально можно принимать, что краткосрочные прогнозы должны базироваться на результатах расчета радиационных характеристик при малых значениях t (например, t 0,1 ), а ( t 0,5).

долгосрочные — соответственно при больших t 3.1. Выбор исходных параметров и модельные расчеты распространения радионуклидов в критический период (высокой загрязненности водоемов) В расчете кинетический параметр полагался равным 1000, т. е. фактически принимался мгновенный характер обмена между растворенными и фиксиро ванными радионуклидами. На рис. 5, a, б представлены кривые изменения концентрации растворенных радионуклидов C1 на первой стадии во входном сечении (z = 0) и посредине слоя донных отложений ( z = 0,5 ) при постоян ном расходе загрязняющих веществ на верхней границе: 1 = 1, 2 = 0 в сис теме (8). При z = величина C1 в начальный период ( t 0,1) резко возраста ет, а после t = 0, 2 стабилизируется. При малом ( = 0,5 ) значительная часть поступающих в донные отложения радионуклидов распадается, и тем самым заметно тормозится рост C1. Также снижается темп накопления за грязняющих веществ в верхней части слоя донных отложений при увеличении De и R f (влияние этих параметров сопоставимо). Рост C1 в середине слоя начинается с некоторым запаздыванием, величина которого зависит от ис ходных параметров De, R f,. Позднее всего ( t 0,15 ) в рассчитанных примерах начался быстрый подъем C1 в случае De = 0, 05, R f = 2, = 0,1, что объясняется малым значением De, По этой же причине при t 0 кон центрация C1 при z = 0,5 становится наибольшей среди рассмотренных при Моделирование поведения радионуклидов в донных отложениях водоемов С. В. Казаков, С. С. Уткин меров. Решающее влияние на C1 в верхней половине слоя донных отложений оказывает распад радионуклидов при = 0,5.

1 0. 0.8 0. C1(-0.5, t) C1(0, t) 0.6 0. 0.4 0.36 0.2 0. 0 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 0 0.2 0.4 0.6 0.8 t t Rf = 2, De = 0.05, l = 0.1 1 Rf = 2, De = 0.05, l = 0. Rf = 2, De = 0.2, l = 0.1 Rf = 2, De = 0.2, l = 0. Rf = 10, De = 0.2, l = 0. Rf = 10, De = 0.2, l = 0.1 Rf = 10, De = 0.2, l = 0. 4 Rf = 10, De = 0.2, l = 0. а б Рис. 5. Кривые изменения концентрации растворенных радионуклидов:

а — во входном сечении;

б — при z = 0, Данные расчетов профилей концентрации C1 ( z ) свидетельствуют о крайней неравномерности распределения радионуклидов в слое донных отложений в начальный период его загрязнения и о постепенном выравнивании уровня загрязненности со временем. На рис. 6, а представлены профили C1 ( z ) во времени при t 0,1, которые могут служить базой для составления кратко срочных прогнозов. Изображенные на рис. 6, а кривые C1 ( z ) отвечают ли митированному притоку радионуклидов. Естественно, что при малых значени ях t загрязняющие вещества почти исключительно сосредоточены в верхней части донных отложений. Вглубь проникает несопоставимо малая часть обще го количества радионуклидов, поступивших из водоема. С течением времени радионуклиды под действием диффузионно-конвективного механизма транс портируется в нижнюю часть слоя донных отложений, а затем начинают ин тенсивно выноситься в подстилающий грунт. Результаты расчетов C1 ( z ) при t = 1, приведенные на рис. 6, б, указывают на значительное загрязнение дон ных отложений в целом при = 0,1. Однако существенная неоднородность загрязнения сохраняется и при большом значении ( = 0,5 в расчетах). В общем, основываясь на рис. 6, можно утверждать, что наряду с R f важней шее влияние на формирование радиологического режима в слое донных от ложений оказывает De. Значимость же радиоактивного распада радионукли Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск дов по мере роста загрязненности слоя донных отложений возрастает, и уже при t порядка единицы этот фактор может играть очень важную положитель ную роль, содействуя снижению уровня загрязненности не только донных отложений, но и других компонентов окружающей среды.

t = 1. t = 0.1 0. 0. 0. C1(z, 1.0) C1(z, 0.1) 2 3 0. 0. 0. 0. 0. 0.18 0 -1 -0.8 -0.6 -0.4 -0.2 -1 -0.8 -0.6 -0.4 -0.2 0 z z Rf = 2, De = 0.05, l = 0. Rf = 2, De = 0.05, l = 0. 2 2 Rf = 10, D = 0.05, l = 0. Rf = 10, D = 0.05, l = 0. Rf = 10, De = 0.2, l = 0. 3 Rf = 10, De = 0.2, l = 0. 4 4 Rf = 10, De = 0.2, l = 0. Rf = 10, De = 0.2, l = 0. а б Рис. 6. Профили концентраций радионуклидов в виде растворов:

а — при t = 0,1;

б — при t = 1, Итак, в начальной (первой) фазе первой стадии поступившие из водоема радионуклиды практически полностью локализуются в верхней части слоя донных отложений, а профили концентрации загрязняющих веществ в растворенной форме C1 имеют форму языка. Вследствие линейности ис ходной модели при любом t 0 и, например, однородных начальных ус ловиях расчетное C1 также больше нуля. Тем не менее можно и удобно для последующего анализа выделить зону, в пределах которой концентра ция C1 уже заметно отличается от начальной величины. Такая зона имеет выраженный передний (нижний) край, координата (глубина) которого и соответствующий момент времени будут обозначаться zc, tc. Положение нижнего края определяется из условия, что C1 при z = zc имеет заданную очень малую величину Cb (в расчетах принималось 0,003, хотя, конечно, такой выбор является условным). Момент достижения передним краем указанной зоны нижней границы слоя донных отложений tc 0 по существу есть момент начала интенсивного выноса радионуклидов в подстилающий грунт и является важнейшим параметром для экологических оценок. На Моделирование поведения радионуклидов в донных отложениях водоемов С. В. Казаков, С. С. Уткин рис. 7, а и 7, б показаны результаты расчетов времени tc 0 как функции от R f при значениях De = 0, 05;

0,1;

0, 2 и = 0,1;

0,5, иллюстрирующие () специфический характер зависимостей tc 0 R f.

При = 0,1 в рассмотренном диапазоне R f данные зависимости явля ются почти линейными, и удвоение R f приводит к почти аналогичному увеличению tc 0. Однако уже при = 0,5 отчетливо проявляется их не линейный характер. Более того, зависимости tc 0 ( R f ) имеют вертикальные асимптоты, отвечающие экологически безопасному режиму загрязнения слоя донных отложений. При таком режиме передний край зоны сущест венного загрязнения может формально достигнуть нижней границы дон ных отложений только при t. Данный режим является предельным, так как ограничивает совокупность благоприятных в экологическом отно шении радиологических режимов, при которых радионуклиды консерви руются внутри слоя донных отложений. Существование указанного режи ма возможно только при определенных соотношениях между R f, De и.

Critical time (l = 0.1) C riti cal tim e (l = 0.5 ) 16 1 12 t_cr t_cr 10 2 8 6 6 4 3 00 4 8 12 16 2 4 6 8 10 12 14 16 18 R R 1 D = 0.0 D = 0.05, l = 0.1 D = 0. D = 0.1, l = 0. D = 0. 3 D = 0.2, l = 0. а б () Рис. 7. Графики зависимостей tc 0 R f :

а — при = 0,1;

б — при = 0, Для фиксированных значений De (0,05;

0,2;

0,5) были построены кривые ( R f ) (рис. 8), определяющие положение совокупности точек (выше кри Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск вых) с координатами R f ( ), которые вместе с соответствующими De допус кают формирование важного для практики экологически безопасного пре дельного режима радиологического загрязнения слоя донных отложений.

Critical behaviour R 0 0.6 1.2 1.8 2.4 3 3.6 4.2 4.8 5.4 l 1 D = 0. 2 D = 0. Рис. 8. Кривые, описывающие зависимость (Rf) при формировании экологически безопасного режима загрязнения донных отложений 3.2. Прогноз распространения радионуклидов и вторичного загрязнения окружающей среды при стабилизации радиологического режима водоема Изменение радиологической ситуации во внешней по отношению к систе ме «водоем — слой донных отложений — грунт» среде ведет к изменению уровня загрязненности более мобильного компонента — водоема. На практике экологическая обстановка в окружающей среде может меняться скачкообразно или плавно, но характерное время переходных процессов при этом обычно существенно больше или меньше прогнозного времени (кратко- и долгосрочные прогнозы) для слоя донных отложений. Это дает основание использовать и на второй стадии в качестве базовой модель (8), но при скорректированном значении C0 в граничном условии на верхней границе донных отложений. Новая константа C* (а при необхо димости и 1, 2 ) выбирается таким образом, чтобы отразить существен ные изменения, происходящие в радиологическом состоянии водоема.

Если в момент окончания первой стадии t* будет C* C1 (1, t* ), а именно такой случай рассматривается ниже, то запасы радионуклидов в слое дон Моделирование поведения радионуклидов в донных отложениях водоемов С. В. Казаков, С. С. Уткин ных отложений начинают срабатываться за счет превышения их выноса над поступлением. Таким образом, донные отложения становятся источни ком вторичного загрязнения. Особенности развития радиологического режима в слое донных отложений на второй стадии устанавливались пу тем расчета ряда характерных примеров для наиболее благоприятного случая чистой воды в водоеме (C* = 0). Для определенности принимается, что изменение условий притока радионуклидов происходит в момент, ха рактеризуемый значением t = 1. К этому моменту в твердой и жидкой фа зах донных отложений аккумулируется значительное количество радио нуклидов, которое может представлять серьезную опасность для окру жающей среды.

Анализировалась динамика поведения загрязняющих веществ в слое дон ных отложений при условии мгновенного обмена между растворенными и фиксированными радионуклидами (кинетический коэффициент полагался равным 1000) и были получены профили концентрации растворенных ра дионуклидов C2 ( z ) для моментов t = 0,1 и t = 1, которые показаны на рис. 9, а и 9, б. В начальный период второй стадии около входного сече ния образуется участок с низким содержанием радионуклидов, протяжен ность которого со временем растет. Фактически имеет место промывание слоя донных отложений, т. е. постепенное снижение суммарного количе ства радионуклидов, сопровождающееся их сложным перераспределени ем в пределах донных отложений. Количественная оценка влияния скоро сти радиоактивного распада радионуклидов на их поведение следует из сопоставления кривых 1 и 3 (см. рис. 9, а). Увеличение в пять раз при водит в среднем к уменьшению C2 вдвое. Аналогичным образом влияет и рост соотношения фиксированных и растворенных (обменных) радионук лидов, который учитывается с помощью соответствующего изменения R f (кривые 1 и 5). При длительном промывании слоя донных отложений уро вень загрязненности существенно снижается, а относительно высокое со держание радионуклидов отмечается только в нижней части при R f = (см. рис. 9, б), причем концентрация C2 ( z, 1) монотонно увеличивается вниз по потоку и достигает максимума в выходном сечении. Вследствие одновременного распада и выноса радионуклидов при R f = 10 их кон центрация к моменту t = 1 во всем слое донных отложений не превышает 10—15% исходного уровня загрязненности.

Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск t= t = 0.1 0. 0. 0. 0. C2(z, 0.1) C2(z, 1) 0. 0. 0.36 0. 0.18 0. -1 -0.8 -0.6 -0.4 -0.2 0 1 -0.8 -0.6 -0.4 -0.2 z z 1 Rf = 2, De = 0.05, l = 0. Rf = 2, De = 0.05, l = 0. 2 Rf = 2, D = 0.2, l = 0. Rf = 2, D = 0.2, l = 0. 3 Rf = 2, De = 0.05, l = 0. 4 Rf = 2, De = 0.05, l = 0. Rf = 2, De = 0.2, l = 0. Rf = 2, De = 0.2, l = 0. 5 Rf = 10, De = 0.2, l = 0. а б Рис. 9. Профили концентрации радионуклидов в виде растворов (вторая стадия):

а — раствора в момент времени t = 1,1;

б — в момент времени t = 2, 4. Заключение 1. Анализ состояния донных отложений водных объектов свидетельствует, что они могут быть основным источником загрязнения вод. В этой связи необходимо выполнение качественных прогнозов поведения радионукли дов в водных экосистемах на базе математических многокомпонентных моделей диффузно-конвективных процессов переноса радионуклидов в донных отложениях, обмена радионуклидов между донными отложениями и сопредельными компонентами окружающей среды, создания модели радиологического режима донных отложений.

2. Диффузионный механизм, включающий молекулярную диффузию и гидродинамическую дисперсию, способствует ускоренному переносу ра дионуклидов в слое донных отложений и их более раннему и интенсивно му выносу. При высоких скоростях фильтрации роль дисперсии сущест венно возрастает, что обуславливает повышенные требования к экспери ментальному определению ее параметров.

3. При высоком содержании радионуклидов в твердой фазе и относитель но большой скорости их распада возможно формирование экологически безопасных радиологических режимов в слое донных отложений, при ко Моделирование поведения радионуклидов в донных отложениях водоемов С. В. Казаков, С. С. Уткин торых практически все поступающие из водоема радионуклиды остаются в отложениях вплоть до их распада. Таким образом, при указанных режимах миграцией радионуклидов за пределы слоя донных отложений можно пренебречь. Установлены соотношения между исходными параметрами, при которых такие режимы могут формироваться.

4. При выполнении долгосрочных прогнозов или в случае существенных изменений радиологической обстановки в водоеме на протяжении рас четного периода целесообразно рассматривать распространение радио нуклидов в донных отложениях как двухстадийный процесс. Кроме того, вследствие особенностей динамики радионуклидов в начальные периоды на каждой стадии предлагается условно разделить каждую из них на две фазы. В первой фазе первой стадии внутри слоя донных отложений фор мируется зона существенного загрязнения, а вынос радионуклидов в под стилающий грунт практически отсутствует. Во второй фазе из слоя донных отложений значительное количество радионуклидов выносится. В первой фазе второй стадии на разных участках отложений наблюдается одновре менное повышение и снижение уровня загрязненности, а вынос загряз няющих веществ в конце ее достигает максимума. Во второй фазе начиная с верхней части происходит окончательное очищение донных отложений.

5. Кинетика обмена между фиксированной и растворенной (обменной) формами радионуклидов может иметь большое значение для формирова ния радиологического режима слоя донных отложений на обменных ста диях. На первой стадии кинетический фактор играет существенную роль, сдерживая прочное закрепление радионуклидов в твердой фазе отложе ний и тем самым по существу повышая их мобильность. На второй стадии указанный фактор играет уже положительную роль, препятствуя быстрому освобождению радионуклидов из фиксированного состояния.

Литература 1. Казаков С. В. Управление радиационным состоянием водоемов охладителей АЭС. — Киев: Техника, 1995.

2. Радиоэкология водных объектов зоны влияния аварии на Черно быльской АЭС / Под общ. ред. О. В. Войцеховича. — Киев: Черно быльинтеринформ, 1997.

3. Пачепский Я. А. Математические модели физико-химических про цессов в почвах. — М.: Наука, 1990.

Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск 4. Денисова А. И., Нахшина Е. П., Новиков Б. И., Рябов А. Н. Донные отложения водохранилищ и их влияние на качество воды. — Киев:

Наук. думка, 1987.

5. Исследование радиоактивных загрязнений пойменных водоемов р.

Припять: Отчет УкрНИГМИ. — Киев, 1990.

6. Радиоэкологическая оценка донных отложений как источника вто ричного загрязнения отдельных элементов водных экосистем в 30-км зоне ЧАЭС: Отчет ИГиМ УААН. — Киев, 1998.

Регламентирование и классификация вод по содержанию в них радиоактивных веществ С. В. Казаков В области нормирования загрязнения и классификации водных объектов по уровню содержания в них вредных химических веществ (ВХВ) имеется достаточно развитая законодательная, нормативная и методическая база [1—9].

Несмотря на то что в области радиационной безопасности в целом имеет ся стройная научно обоснованная система ее обеспечения, действующие на сегодня документы, в той или иной мере регламентирующие и класси фицирующие водные объекты по уровню содержания в них радиоактив ных веществ (РВ), в отношении радиоактивных загрязнителей весьма не однозначны и запутанны, а их применение для трактовки и интерпретации данных мониторинговых работ затруднительно. Поэтому определенный прогресс в направлении развития нормативно регулятивной базы в отно шении содержания РВ в поверхностных водах, основанный на анализе действующих документов и современных методологий в области обеспе чения радиационной безопасности, является важной задачей санитарно гигиенической и радиоэкологической охраны вод.

НРБ-99 [10] определяют в качестве допустимого уровня монофакторного воздействия УВвода (уровень вмешательства, средняя за год удельная ак тивность i-го радионуклида (Бк/кг) в питьевой воде, создающая при по стоянном потреблении воды в объеме 2 кг/сут эффективную дозу 0, мЗв/год). Если выполняется условие A УВi 1, (1) i i где Ai — удельная активность i-го радионуклида в воде;

УВi — уровень вмешательства для i-го радионуклида (приложение П-2 НРБ-99), то не требуется мероприятий по снижению радиоактивности питьевой воды.

При невыполнении указанного условия защитные действия должны осу ществляться с учетом принципа оптимизации.

В качестве примера укажем значения УВвода для некоторых радионуклидов (табл. 1). В этой таблице приведены также значения допустимой удельной активности воды для населения (ДУАнас) из НРБ-96 [11], рассчитанные в соответствии с этим документом из предела дозы для населения, равного Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск 1 мЗв/год. Заметим, что имеется некоторое расхождение в значениях из НРБ-99 и НРБ-96, которое нельзя объяснить только десятикратным сниже нием значения дозы для населения, принятой для расчета УВвода в НРБ-99, по сравнению с пределом дозы в 1 мЗв/год, принятым для расчета ДУАнас в НРБ-96. По-видимому, дело в том, что в НРБ-99 (приложение П-2) значения дозового коэффициента и предела годового поступления за счет перораль ного поступления рассчитаны для указанной в соответствующей графе этого приложения критической группы населения, причем предел годового посту пления рассчитан для предела дозы, равного 1 мЗв/год, а значения УВiвода рассчитаны для квоты от предела дозы, равной 0,1 мЗв/год, и для критиче ской группы населения «Взрослые — старше 17 лет».

Таблица 1. Значения УВвода для некоторых радионуклидов, часто встречающихся в практических задачах регламентирования УВвода, Бк/кг Радионук- Период полу- ДУАнас, ПГП пищ, Бк/год нас лид распада, год Бк/кг Т 12,3 2,1Е+7 (неорганиче- 7,7Е+3 (неоргани- 3,0Е+ ские соединения), ческие соединения), 8,3Е+6 (органи- 3,3Е+3 (органиче ческие соединения) ские соединения) K 1,28Е+9 2,4Е+4 2,2Е+1 2,0Е+ Sr 29,1 1,3Е+4 5,0 4,5Е+ Cs 30,0 7,7Е+4 1,1Е+1 9,6Е+ Ra * 1,60Е+3 6,7Е+2 5,0Е–1 4, Th 1,4Е+10 2,2Е+3 6,0Е–1 5, U 2,44Е+5 7,7Е+3 2,9 2,6Е+ U 7,04Е+8 7,7Е+3 3,0 3,3 ** U 4,47Е+9 8,4Е+3 3,1 7,3Е–1 ** 239, Pu 2,41Е+4;

2,4Е+3 5,6Е–1 5, 6,54Е+ Pu 14,4 2,1Е+5 2,9Е+1 2,7Е+ Am 4,32Е+2 2,7Е+3 6,9Е–1 6, * Критическим путем облучения людей за счет радона, содержащегося в питьевой воде, является переход радона в воздух помещения и последующее ингаляционное поступление дочерних продуктов радона. Уровень вмешательства для 222Rn в пить евой воде составляет 60 Бк/кг.

** Соответствует ПГП (пределу годового поступления) урана, равному 50 мг/год, величина которого определяется химической токсичностью.

Еще одна весьма важная деталь: НРБ-99 требуют выполнения соотноше ния (1) при регламентировании содержания в питьевой воде РВ как ис кусственного, так и природного происхождения (п. 5.3.5), что, вообще говоря, находится в определенном противоречии с положениями раздела Регламентирование и классификация вод по содержанию в них радиоактивных веществ. С. В. Казаков 3 «Требований к ограничению техногенного облучения в контролируемых условиях» и п. 1.3 НРБ-99 1 и существенно осложняет процедуры норми рования воздействия техногенных источников для питьевых вод. В НРБ- нормирование содержания естественных радионуклидов определяется специальным положением:

«п. 7.3.6. Эффективная доза за счет естественных радионуклидов в питье вой воде не должна превышать 0,2 мЗв/год. Этому значению дозы соответ ствуют среднегодовые значения удельной активности радионуклидов (DYA(j)), равные: уран-238 — 5,6 *;

уран-234 — 5,1;

радий-226 — 0,89;

радий-228 — 0,37;

свинец-210 — 0,37;

полоний-210 — 0,21;

радон-222 — 120 Бк/кг. При совместном присутствии в воде этих радионуклидов долж но выполняться условие:

А ДУА i 1, i i где Ai — удельная активность радионуклидов в воде.

* По химической токсичности удельная активность урана-238 в питьевой воде не должна превышать 0,73 Бк/кг (Приложение П-2)».

Тем самым в НРБ-96 для естественных радионуклидов отводилась квота в одну пятую от предела дозы для населения, что весьма упрощало (по сравнению с НРБ-99) методы нормирования содержания РВ в питьевой воде и регламентирование жидких сбросов от объектов атомной энергети ки и промышленности. Средняя концентрация естественных радионукли дов в пресных водах составляет (Бк/л) [12]:

0,004—0,24;

К – 0,007—6,7;

Rn – 0,0004—0,11;

Ra – 0,0004—0,13;

U – 0,0002—0,06.

U – Доза за счет этих радионуклидов при питьевом потреблении воды состав ляет 0,0004—0,0410 мЗв/год, а ее вклад в дозовую квоту, выделяемую НРБ-99 для питьевой воды (0,1 мЗв/год), составляет 0,4—40%, т. е. вполне Из НРБ-99: «1.3. Нормы распространяются на следующие виды воздействия ио низирующего излучения на человека:

— в условиях нормальной эксплуатации техногенных источников излучения;

— в результате радиационной аварии;

— от природных источников излучения;

— при медицинском облучении.

Требования по обеспечению радиационной безопасности сформулированы для каждого вида облучения».

Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск значимую величину. По-видимому, логичнее с учетом вариации дозы от естественных радионуклидов в природных водах и в соответствии с прин ципами и подходами к разграничению регламентации облучения от раз личных источников, декларируемыми в НРБ-99 и НРБ-96, выделить дозо вую квоту на содержание в питьевых водах искусственных и природно техногенных радионуклидов 2, исключив из регламентации содержания РВ в питьевой воде естественные радионуклиды, присутствующие в природ ных водах в естественных условиях и естественно сложившихся концен трациях. Регламентацию содержания естественных РВ в природных водах целесообразно выделить в специальный пункт, аналогичный п. 7.3.6 НРБ 96 (вводя квоту от дозы, выделяемой для питьевой воды, на содержание в ней естественных радионуклидов), или добавить пункт, аналогичный уже имеющемуся в НРБ-99 положению: «Для минеральных и лечебных вод устанавливаются специальные нормативы» (п. 5.3.5), т. е. регламентацию содержания в воде естественных радионуклидов проводить в рамках от дельного нормативного документа.

Далее, в соответствии с НРБ-99 (п. 5.3.5): «Предварительная оценка до пустимости использования воды для питьевых целей может быть дана по удельной суммарной альфа(A)- и бета(A)-активности, которая не должна превышать 0,1 и 1,0 Бк/кг соответственно». Аналогичное положение за фиксировано в СанПиН 2.1.4.559-96 [13] «Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству воды централизованных систем питьевого водо снабжения. Контроль качества» (п. 4.6): «(п. 4.6) Радиационная безопас ность питьевой воды определяется ее соответствием нормативам по пока зателям общей - и -активности, представленным в таблице 5».

Таблица 2. Показатели общей альфа- и бета-активности Показатель Единица Норматив Показатель вред измерения ности Бк/л 0,1 Радиац.

Общая -радиоактивность Бк/л 1,0 Радиац.

Общая -радиоактивность Примечание. В [13] — табл. 5.

Отметим, что если НРБ-99 трактуют применимость использования норма тивов по содержанию альфа- и бета-излучателей в качестве «предвари тельной оценки», то СанПиН 2.1.4.559-96 трактуют эти же нормативы бо лее строго, в качестве безопасного уровня для питьевой воды.

НРБ-99 не дают определения природно-техногенных радионуклидов, хотя прак тическая потребность в этом есть ввиду того, что во многих случаях имеется за грязнение, обусловленное естественными природными радионуклидами, за счет ведения техногенной деятельности (хвостохранилища обогатительных комбинатов, геологоразведочное и горнодобывающее оборудование и др.).

Регламентирование и классификация вод по содержанию в них радиоактивных веществ. С. В. Казаков Значения, приведенные в табл. 2, жестче, чем данные для УВвода из НРБ-99, определяющие верхнюю границу содержания радионуклидов в питьевой во де. Впрочем, мотивация такого положения вполне объяснима — на практике инструментально определяемые значения альфа- и бета-радиоактивности воды сильно варьируются в зависимости от методов пробоподготовки и де тектирования излучений. Поэтому столь жесткие значения нормативов апри орно дают определенный запас, т. е. при соблюдении этих нормативов доста точно уверенно можно гарантировать радиационную чистоту питьевой воды даже при вариациях ошибок инструментальных методик определения сум марной удельной альфа- и бета-активности.

ОСПОРБ-99 [14] определяют критерий отнесения вод, содержащих РВ к жид ким радиоактивным отходам: «...п. 3.12.1. К жидким радиоактивным отхо дам относятся не подлежащие дальнейшему использованию органические и неорганические жидкости, пульпы и шламы, в которых удельная актив ность радионуклидов более чем в 10 раз превышает значения уровней вмешательства при поступлении с водой, приведенные в приложении П- НРБ-99» и дают классификацию отходов по уровню содержания РВ (п. 3.12.2, табл. 2).

Таблица 3. Классификация жидких и твердых радиоактивных отходов Категории Удельная активность, кБк/кг отходов Бета- Альфа-излучающие Трансурановые излучающие радионуклиды (исключая радионуклиды радионуклиды трансурановые) Низкоактивные Менее 103 Менее 102 Менее Среднеактивные От 103 до 107 От 102 до 106 От 101 до Высокоактивные Более 107 Более 106 Более Примечание. В [14] — табл. 2.

Совместное прочтение НРБ-99 и ОСПОРБ-99 позволяют определить нижнюю и верхнюю границы содержания РВ в низкоактивных жидких отходах (в Бк/кг):

( p ДУА ) + ( p ДУА ) + 10 pi УВi А = Аi, (2) + ( ptU ДУА tU ) где pi, p, p, рtU — парциальные вклады соответственно i-го радионукли да, радионуклидов бета-, альфа-излучателей и трансурановых радионук лидов в суммарную удельную активность (A = Ai) воды;

ДУА, ДУА, ДУАtU — соответствующие значения из табл. 3.

Помимо НРБ-99, ОСПОРБ-99, СанПиН 2.1.4.559-96 имеется еще и СанПиН 2.3.2.560-96 «Гигиенические требования к качеству и безопасности про довольственного сырья и пищевых продуктов» [15], которым регламенти Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск ровано содержание 137Cs и 90Sr в питьевой воде — по 8 Бк/кг(л) для каж дого из этих радионуклидов. Эти значения рассчитаны исходя из нормати ва облучаемости, равного 1 мЗв/год для поступления 137Cs и 90Sr с водой и пищей. В расчетах учтена доля конкретного продукта в суточном рационе.

Отметим, что превышение норматива содержания 90Sr в питьевой воде по СанПиН 2.3.2.560-96 по сравнению с НРБ-99 связано с различием в нор мативном значении дозы для населения, используемой в этих документах (1 мЗв/год по СанПиН 2.3.2.560-96 и 0,1 мЗв по НРБ-99). При содержании в питьевой воде 137Cs и 90Sr на уровне, определенном СанПиН 2.3.2.560- (по 8 Бк/кг), значение величины R 3, определяемой левой частью соотно шения (1), составляет примерно 2,33, что, естественно, больше единицы.

Тем самым эффективная доза при питьевом потреблении воды данного качества составляет примерно 0,23 мЗв/год. В связи с этим после выхода НРБ-99 регламенты СанПиН 2.3.2.560-96, по крайней мере в отношении качества питьевой воды, требуют корректировки.

Все рассмотренное относится, вообще говоря, к регламентации содержа ния РВ в питьевой воде, но не к воде поверхностных или подземных вод ных объектов.

ОСПОРБ-99 несколько расширяет область применения норматива содер жания РВ в питьевой воде:

«5.2.9. При содержании радионуклидов в воде действующих источников водоснабжения выше уровней вмешательства (приложение П-2 НРБ-99) следует принять меры по изысканию альтернативных источников. При отсутствии альтернативных источников питьевого водоснабжения органы исполнительной власти субъектов Российской Федерации, органы местно го самоуправления, индивидуальные предприниматели и юридические лица обязаны в соответствии с их полномочиями принять меры по ограни чению, приостановлению или запрещению использования указанных вод ных объектов».

«5.2.10. Новые источники водоснабжения вводят в эксплуатацию, как правило, при условии, что удельная активность радионуклида в воде не превышает принятых уровней вмешательства (приложение П-2 НРБ-99)», т. е. распространяют нормативы, установленные НРБ-99 для питьевой во ды, на требования к качеству воды источников водоснабжения.

В свою очередь, СНиП 2.04.02-84 [16] определяет понятие источника во доснабжения:

R — индекс радиоактивного загрязнения воды (ИРЗВ).

Регламентирование и классификация вод по содержанию в них радиоактивных веществ. С. В. Казаков «3.2. В качестве источника водоснабжения следует рассматривать водото ки (реки, каналы), водоемы (озера, водохранилища, пруды), моря, подзем ные воды (водоносные пласты, подрусловые, шахтные и другие воды)...

В качестве источника водоснабжения могут быть использованы наливные водохранилища с подводом к ним воды из естественных поверхностных источников».

Тем самым норматив содержания РВ, установленный НРБ-99 для питьевой воды, распространяется для регламентирования качества воды различных водных объектов, используемых для хозяйственно-питьевого водоснабжения.

Легко видеть, что выполнение условия (1) применительно к содержанию РВ в воде объектов хозяйственно-питьевого водоснабжения является дос таточным для обеспечения радиационного качества питьевых вод, так как коэффициент очистки воды для всех без исключения радионуклидов в системах питьевого водоснабжения (Кочi — частное от деления удельной активности i-го радионуклида после водоочистных систем на удельную активность i-го радионуклида на водозаборе) не превышает единицы.

Классификацию водных объектов по уровню содержания РВ в воде можно выполнить по аналогии с классификацией вод по интегральным показате лям качества при загрязнении вод вредными химическими веществами (ВХВ) [17;

18]. Интегральная оценка качества воды по гидрохимическим показателям производится по индексу загрязненности вод (ИЗВ):

РК i ПДК, ИЗВ = (3) n i где РКi — реальная (измеренная) концентрация i-го химического ингре диента в воде водного объекта;

ПДКi — значение предельно допустимой концентрации этого ингредиента;

суммирование ведется по индексу i от до n, причем n обычно равно шести (в некоторых случаях семи), и в состав этих шести (или семи) ингредиентов в обязательном порядке входят такие показатели, как содержание растворенного кислорода и БПК5.

Классификация качества вод по ИЗВ приведена в табл. 4 [17].

Таблица 4. Характеристики интегральной оценки качества воды ИЗВ Класс качества воды Оценка качества (характеристика) воды Не более 0,2 I Очень чистые 0,2—1,0 II Чистые 1,0—2,0 III Умеренно загрязненные 2,0—4,0 IV Загрязненные 4,0—6,0 V Грязные 6,0—10,0 VI Очень грязные Более 10 VII Чрезвычайно грязные Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск Из (3), выделяя для всех РВ одно из слагаемых в правой части и считая, что все слагаемые примерно равны между собой 4, можно получить оценку для индекса радиационного загрязнения воды — ИРЗВ (ИРЗВ = Аi/УВi):

ИЗРВ ИЗВ. (4) Эта оценка не зависит от значения n — числа показателей, выбираемых для характеристики качества воды.

Из (4) следует, что классификация вод как «чрезвычайно грязных» по ИЗВ соответствует «жидким радиоактивным отходам» (ОСПОРБ-99) по ИРЗВ.

При построении классификации качества вод по содержанию в них ра диоактивных веществ целесообразно также учесть современный уровень глобального загрязнения гидросферы, определяемый в основном радио нуклидами, поступившими в окружающую среду за счет испытаний ядер ного оружия до 1963 г. [19;

20]. Для этих радионуклидов значение ИРЗВ не превосходит 0,002 и в основном определяется уровнем глобального содержания в поверхностных водах 137Cs и 90Sr.


Тогда, используя все изложенное, классификацию пресных вод поверхно стных водных объектов, можно предложить в виде, приведенным в табл. 5.

Таблица 5. Классификация поверхностных вод по содержанию в них радиоактивных веществ Наименование вод Значение ИРЗВ Годовая эффективная доза за счет питьевого потребления воды, Дпит Чистейшие Менее 0,002 Дпит 0,2 мкЗв Очень чистые 0,002—0,2 0,2 мкЗв Дпит 20 мкЗв Чистые 0,2—1,0 20 мкЗв Дпит 0,1 мЗв Умеренно загрязненные 1—2 0,1 мЗв Дпит 0,2 мЗв Загрязненные 2—4 0,2 мЗв Дпит 0,4 мЗв Грязные 4—6 0,4 мЗв Дпит 0,6 мЗв Очень грязные 6—10 0,4 мЗв Дпит 1,0 мЗв Радиоактивные отходы Более 10 Дпит 1 мЗв При решении конкретных водоохранных задач наиболее часто приходится сталкиваться с проблемами, связанными с такими радиологически опас ными радионуклидами, как 137Cs и 90Sr (воздействие АЭС в режимах штат ной эксплуатации, загрязнение водных объектов зоны отчуждения в ре зультате аварии на Чернобыльской АЭС, водоемы, загрязненные в процес се функционирования ПО «Маяк», включая водоемы Теченского каскада и саму реку Теча, глобальное загрязнение водных объектов). В реальных ситуациях 137Cs и 90Sr присутствуют в водных объектах в совокупности, Условие применимости использования ИЗВ в качестве показателя гидрохимиче ского загрязнения воды.

Регламентирование и классификация вод по содержанию в них радиоактивных веществ. С. В. Казаков причем в воде поверхностных водоемов отношение удельных активностей Cs к 90Sr s колеблется в диапазоне от 1,6—1,4 (для «свежего» загрязне ния) до 0,3—0,1 (для длительного хронического загрязнения) [19—23].

Отметим, что для поступлений (сбросов) смеси 137Cs и 90Sr в воду водных объектов в рамках моделей, использующих коэффициенты накопления радионуклидов в донных отложениях по отношению к воде Кdi, опреде ляемым соотношением К di = аdi аvi, (5) где adi и avi — удельные активности i-го радионуклида в донных отложе ниях и в воде соответственно, несложно получить (используя тот факт, что донные отложения являются местом депонирования радионуклидов [24]) формулу, оценочно задающую связь «начального» sнач и «конечного» sкон цезий-стронциевого отношения avCs/avSr в воде водоема:

sкон sнач ( K dSr K dCs ).

(6) Точная связь Sкон и Sнач определяется выражением H K dSr + h.

sкон = sнач H K dCs + h Выражение (6) достаточно хорошо аппроксимирует фактические данные о цезий-стронциевом отношении для различных вариантов загрязнения водоемов [19—23] при рекомендованных значениях КdSr и КdCs равных соответственно 2000 и 30 000 м3/т [20].

Теперь несложно сопоставить значения ИРЗВ в соответствии с предло женной классификацией по содержанию РВ в поверхностных водах с фак тическим содержанием радионуклидов в воде водных объектов, которые в той или иной мере содержат радионуклиды техногенного происхождения:

аvi pi аvi si УВ УВ, ИРЗВ = = (7) pi si i i 1 p s avi = ИРЗВ pi i = ИРЗВ si i, (8) УВi УВi где pi — парциальный вклад i-го радионуклида в суммарную удельную активность воды;

si — отношение удельной активности i-го радионуклида Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск в воде к удельной активности некоторого реперного радионуклида 5. Оце ночные значения для цезий-стронциевой смеси приведены в табл. 6.

Таблица 6. Оценочные значения содержания в воде водоемов 137Cs и Sr для вод различного качества, Бк/л Значение Категория SCs/Sr = 1,5 SCs/Sr = 0, ИРЗВ качества вод avCs avSr avCs avSr Менее Чистейшие Менее Менее Менее Менее 0,002 9,0Е–3 6,0Е–3 1,8Е–3 9,2Е– 0,2 Очень чистые 9,0Е–1 6,0Е–1 1,8Е–1 9,2Е– 1,0 Чистые 4,5 3,0 9,0Е–1 4, 2,0 Умеренно 9,0 6,0 1,8 9, загрязненные 4,0 Загрязненные 1,8Е+1 1,2Е+1 3,6 1,8Е+ 6,0 Грязные 2,7Е+1 1,8Е+1 5,4 2,8Е+ 10,0 Очень грязные 4,5Е+1 3,0Е+1 9,0 4,6Е+ Более 10 Радиоактив- Более Более Более 9,0 Более ные отходы 4,5Е+1 3,0Е+1 4,6Е+ Используя данные табл. 6 и фактические данные о содержании 137Cs и 90Sr в поверхностных водах [22—27], можно сделать следующие выводы:

• Пресные воды поверхностных водных объектов на территории Россий ской Федерации в основном характеризуются как «очень чистые»

(ИРЗВ менее 0,2). Это относится к крупнейшим водным артериям ЕТР и АТР (Оке, Волге, Дону, Оби, Енисею, в том числе и в районе водовыпуска горно-химического комбината, Лене и их притокам, включая и малые реки), а также к большинству водоемов и водотоков искусственного и естественного происхождения зон наблюдения АЭС и других предпри ятий ЯТЦ. Это же относится к водоемам, расположенным в зонах влия ния ядерных взрывов, проводившихся в мирных и оборонных целях (Тоцкий полигон, Алтайский край, Республика Коми).

• На отдельных водных объектах — реке Ольховке (Белоярская АЭС), пруде-охладителе Нововоронежской АЭС — воды характеризуются ка тегориями «чистые» и «очень чистые» (ИРЗВ менее 1). К этим же кате гориям относятся воды объектов, расположенных на территориях наи более пострадавших в результате аварии на Чернобыльской АЭС. Инте ресно, что воды днепровских водохранилищ (используемых для питье вого водоснабжения более 30 млн жителей Украины), в том числе Ки евского, расположенного в непосредственной близости к зоне аварии, pi = si ( si ).

Регламентирование и классификация вод по содержанию в них радиоактивных веществ. С. В. Казаков даже в 1986 г. относились к категории «чистые», а в последующий пе риод — к категории «очень чистые» [22].

Из всех водотоков открытой гидрографической сети наиболее загрязнен ной является находящаяся в зоне влияния ПО «Маяк» река Теча, в которую в течение нескольких лет в начальный период работы этого предприятия сбрасывались жидкие радиоактивные отходы. Современное содержание Sr и 137Cs в воде Течи в створе деревни Муслюмово (ближайший к ПО «Маяк» по течению реки населенный пункт) составляет соответственно 6,0—27 Бк/л и 0,03—0,6 Бк/л и определяется не влиянием Теченского каскада водохранилищ (ТКВ), используемого ПО «Маяк» в качестве водо хранилищ — приемников производственных жидких сбросов, а смывом радионуклидов с загрязненных пойменных участков паводковыми и дож девыми водами. Вода Течи относится к категориям «умеренно загрязненные» и «грязные» (1 ИРЗВ 6) и практически целиком опреде ляется содержанием в воде 90Sr.

В связи с загрязнением Течи представляется интересным и важным рас смотреть зависимость содержания РВ в воде водного объекта и ИРЗВ для питьевой воды от степени очистки вод в процессе водоподготовки. Зада вая связь удельной активности i-го радионуклида в питьевой воде ai с концентрацией его в воде водного объекта (bi) в виде ai = i bi, (9) где i — коэффициент удаления i-го радионуклида из воды водного объ екта в процессе ее очистки при водоподготовке для хозяйственно питьевого снабжения, несложно получить соотношения для определения значения ИРЗВ в воде водного объекта Rv и питьевой воде Rp:

p pi Rv = R p i УВ, (10) УВi i i где pi — парциальный вклад i-го радионуклида в суммарную удельную активность питьевой воды, а Rp определяется из соотношения g i gi R p = Rv i УВ, УВi i (11) где gi — парциальный вклад i-го радионуклида в суммарную удельную активность воды водного объекта. Численные значения величин i, для большого перечня радионуклидов, рекомендуемых для решения практиче ских задач, приведены в [21].

Применение формулы (10) для определения Rv (ИРЗВ в воде водоема) при содержании 137Cs и 90Sr на уровне нормативов питьевой воды в соответст Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск вие СанПиН 2.3.2.560-96 (по 8 Бк/кг для каждого из радионуклидов) и при значениях i для 137Cs и 90Sr, равных соответственно 0,2 и 0,5, дают оценку Rv = 6,8, что соответствует категории вод «очень грязные». При водоподготовке воды из Течи для питьевого снабжения она переходит из категорий «умеренно-загрязненные» — «грязные» в категории «чистые»

— «загрязненные». Любопытно, что если формально такую же процедуру применить к достаточно сложному в радиационном отношении объекту — водоему-охладителю Чернобыльской АЭС, то вода водоема, содержащая Cs на уровне 5,5—11,0 Бк/л и 90Sr на уровне 9—20 Бк/л [22] и относя щаяся к категориям «умеренно-загрязненные» и «грязные», перейдет в категории «чистые» и «умеренно-загрязненные».

Целесообразно и даже необходимо рассмотреть еще один интересный и важный аспект: соответствие опасностей, генерируемых загрязнением питьевых вод, ВХВ и РВ. Инструмент для таких сравнений дает методоло гия оценки риска [28—31].

В соответствие с положениями НРБ-99, определяющими показатели кан церогенного риска ионизирующего излучения (п. 2.8), пожизненный риск при потреблении питьевой воды, содержащей РВ на уровне ИРЗВ = 1, со ставит 5·10–4. Канцерогенные риски для некоторых ВХВ, присутствующих в воде водоемов питьевого назначения, взятые из [31], приведены в табл. 7.

Таблица 7. Значения канцерогенного пожизненного риска при потреблении воды, содержащей ВХВ на уровне ПДК Вещество ПДК, мг/л Риск КЭР, мг/л Акриламид 0,01 1,3Е–3 0, Бензол 0,5 1,4Е–3 0, ДДТ 0,1 9,7Е–4 0, Дихлорофос 1,0 1,2Е–2 0, Мышьяк 0,05 2,5Е–3 0, Хром VI 0,05 1,7Е–2 0, Различие в значениях рисков при содержании различных ВХВ на уровнях ПДК является артефактом. В последней колонке табл. 7 приведены значе ния концентраций эквивалентного риска (КЭР) для ВХВ, соответствующие радиационному риску равному 5·10–4:

КЭР = 5 104 ПДК Риск. (12) Из последнего соотношения и (1) следует условие, определяющее содер жание канцерогенных ВХВ в воде водных объектов питьевого использова ния, при выполнении которого пожизненный риск возникновения канце рогенных эффектов при потреблении воды, содержащей данные вещества, не будет превышать радиационного риска, формируемого за счет содер жания в воде РВ на уровне ИРЗВ:


Регламентирование и классификация вод по содержанию в них радиоактивных веществ. С. В. Казаков Ci КЭР 1, (13) i где Ci — концентрация i-го ВХВ-канцерогена.

Следует заметить, что методология оценки риска определяет структуру общего подхода к регламентированию содержания в питьевой воде за грязнителей любой природы, выбирая в качестве основы процедуры рег ламентирования установление нормативов на совокупный риск от потреб ления воды, содержащей вещества-загрязнители.

Выводы, примеры и замечания, содержащиеся в данной работе, демонст рируют, что в области регламентирования радиационного качества воды водных объектов хозяйственно-питьевого использования имеется ряд проблем: гармонизация отдельных положений нормативных документов в области охраны вод;

обоснование и установление квот от предела дозы для населения 6, выделяемых для питьевой воды;

раздельное регламенти рование содержания РВ искусственного и природного происхождения;

построение совместной классификации качества вод при содержании в них РВ и ВХВ в рамках методологии рисков;

регламентирование аварий ных загрязнений водных объектов и др.

В заключение необходимо отметить: предложенная классификация каче ства пресных вод поверхностных водных объектов по содержанию в них РВ основана на действующей нормативно-правовой базе в области радиа ционной безопасности и санитарной охраны водных объектов и на во мно гом аналогичной классификации качества вод по содержанию ВХВ в воде водных объектов, используемых для хозяйственно-питьевого водопользо вания;

вопрос обеспечения радиационной безопасности при комплексном хозяйственном использовании водных объектов выходит за рамки этой работы и требует специального рассмотрения.

Литература 1. Федеральный закон «О санитарно-эпидемиологическом благополу чии населения» от 30 марта 1999 г. № 52-ФЗ.

2. Федеральный закон «Об охране окружающей среды» от 10 января 2002 г. № 7-ФЗ.

3. Водный кодекс Российской Федерации от 16 ноября 1995 г. № 67-ФЗ (с изменениями от 30 декабря 2001 г.).

Решение этого вопроса во многом позволит сделать предлагаемую классифика цию качества вод более «чувствительной».

Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск 4. Методические указания по разработке нормативов предельно допус тимых вредных воздействий на поверхностные водные объекты (ут верждены Министерством природных ресурсов Российской Федера ции, Госкомэкологии Российской Федерации 26 февраля 1999 г.).

5. Методические указания по разработке нормативов предельно допус тимых сбросов вредных веществ в поверхностные водные объекты (утверждены Министерством природных ресурсов Российской Фе дерации от 17 декабря 1998 г.).

6. Правила охраны поверхностных вод (утверждены Госкомприроды СССР 21 февраля 1991 г.).

7. Санитарные правила и нормы охраны поверхностных вод от загряз нения СанПиН 4630-88.

8. Методические указания МУ 2.1.5.720-98 «Обоснование гигиениче ских нормативов химических веществ в воде водных объектов хо зяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования» (ут верждены главным государственным санитарным врачом Россий ской Федерации 15 октября 1998 г.).

9. Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству воды центра лизованных систем питьевого водоснабжения. Контроль качества.

Санитарные правила и нормы СанПиН 2.1.4.559-96.

10. Государственные санитарно-эпидемиологические правила и норма тивы. 2.6.1. Ионизирующее излучение. Радиационная безопасность.

Нормы радиационной безопасности (НРБ-99). СП 2.6.1.758-99.

11. Государственные санитарно-эпидемиологические правила и норма тивы. 2.6.1. Ионизирующее излучение. Радиационная безопасность.

Нормы радиационной безопасности (НРБ-96). Гигиенические норма тивы ГН 2.6.1.054-96.

12. Ядерная энциклопедия / Благотворит. фонд Ярошинской. — М., 1996. — С. 292.

13. Санитарное законодательство. 2.1.4. Питьевая вода и водоснабжение населенных мест. Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству воды централизованных систем питьевого водоснабжения. Контроль качества. Санитарные правила и нормы СанПиН 2.1.4.559-96.

14. Государственные санитарно-эпидемиологические правила и норма тивы. 2.6.1. Ионизирующее излучение. Радиационная безопасность.

Основные санитарные правила обеспечения радиационной безопас ности (ОСПОРБ-99). СП 2.6.1.799-99.

15. Санитарные правила и нормы. СанПиН 2.3.2.560-96 «Гигиенические требования к качеству и безопасности продовольственного сырья и пищевых продуктов».

16. Строительные нормы и правила. СНиП 2.04.02-84. Водоснабжение.

Наружные сети и сооружения.

Регламентирование и классификация вод по содержанию в них радиоактивных веществ. С. В. Казаков 17. Гусева Т. В., Молчанова Я. П., Заика Е. А. и др. Гидрохимические пока затели состояния окружающей среды: Справочные материалы. — М., 2000 (http://www.ecoline.ru/mc/refbooks/hydrochem/index.html).

18. Комплексные оценки качества поверхностных вод / Под ред.

А. М. Никанорова. — Л.: Гидрометеоиздат, 1984. — 139 с.

19. Казаков С. В. Управление радиационным состоянием водоемов охладителей АЭС. — Киев: Техника, 1995. — 190 с.

20. Источники и эффекты ионизирующего излучения: Отчет НКДАР ООН — 2000. — Т. 1 / United Nations. — New York, 1982. — С. 124.

21. Источники и эффекты ионизирующего излучения: Отчет НКДАР ООН — 2000. — Т.1: Источники (часть 1) / Пер. с англ;

Под ред.

акад. РАМН Л. А. Ильина и проф. С. П. Ярмоненко. — М.:

РАДЭКОН, 2002. — С. 77.

22. Чернобыльская катастрофа. — Киев: Наук. думка, 1995. — 559 с.

23. Декларация безопасности Теченского каскада водоемов В-3, 4, 10, (ТКВ). ПО «Маяк», инв. № 5585 от 1 июня 1998 г. — Озерск, 1998. — 83 с.

24. Государственный доклад «О состоянии окружающей природной среды Российской Федерации в 2000 году» / МПР РФ. — М.: Гос.

центр эколог. программ, 2001. — 336 с.

25. Государственный доклад «О состоянии окружающей природной среды Российской Федерации в 1999 году» / Госкомэкологии России.

— М.: Гос. центр эколог. программ, 2000. — 394 с.

26. Радиационная обстановка на территории России и сопредельных госу дарств в 1999 г.: Ежегодник. — СПб.: Гидрометеоиздат, 2001. — 201 с.

27. Обзор загрязнения окружающей природной среды в Российской Фе дерации за 1998 г. / Росгидромет. — М., 1990. — 636 с.

28. Постановление «Об использовании методологии оценки риска для управления качеством окружающей среды и здоровья населения в Российской Федерации» главного государственного санитарного врача Российской Федерации № 25 от 10 ноября 1997 г., главного го сударственного инспектора Российской Федерация по охране приро ды № 03-19/24-3483 от 10 ноября 1997 г.

29. Киселев А. В., Фридман К. Б. Оценка риска здоровью / Междунар.

ин-т. оценки риска здоровью. — СПб., 1997.

30. Большов Л. А., Арутюнян Р. В., Линге И. И. и др. Ядерные техноло гии и экологические проблемы России в XXI веке // http://www.ibrae.ac.ru/russian/eco.html.

31. Новиков С. М., Румянцев г. И., Жолдакова З. И. и др. Проблемы оценки канцерогенного риска воздействия химических загрязнений окружающей среды // Гигиена и санитария. — 1998. — № 1. — С. 29—33.

Оценка радиологического состояния водных объектов С. В. Казаков 1. Регламентирование радиационного состояния водоемов Документы в области нормирования радиационного фактора по-разному подходят к оценке радиационного состояния водных объектов.

Наиболее употребительной является оценка по радиационному качеству воды при хозяйственно-питьевом использовании водного объекта. В табл. 1 приведены действующие в разных странах стандарты и рекоменда ции по радиационному качеству питьевых вод [1—9].

Таблица 1. Радиологические показатели качества питьевой воды Показатель Еди- ВОЗ USEPA ЕС Сан- ДсанПіН НРБ-99 НРБУ- ница ПиН (Украи изме- (Рос- на) рения сия) 0,1 *1 0,1 *7 0,1 *8 0,1 * 0,555* Общая аль- Бк/л — — фа-радио активность 1,0 *1 1,0 *7 1,0 *8 1,0 * Общая бета- Бк/л — — — радиоактив ность 0,5 *10 1,0 * Ra Бк/л — — — — — 0,2 *10 1,0 * Ra Бк/л — — — — — 0,185 * Суммарно Бк/л — — — — — — Ra + 228Ra 0,04 *3 0,1 *4 1,0 * Эффективная мЗв/ — — — 0, доза год 100 *5 7700 *12 30000 * Тритий Бк/л — — — — 3300 * 30 *6 1,0 *13 * Уран Бк/л — — — — * При превышении этих значений проводится подробный поэлементный радиохи мический анализ.

*2 В пересчете из pCi/l (пико-Кюри на литр) в Бк/л (Беккерель на литр). По нор мам США предельный показатель для общей альфа-радиоактивности составляет 15 pCi/l, а для 226Ra и 228Ra суммарно — 5 pCi/l.

*3 В пересчете из mRem/year. В нормах USEPA имеется в виду не общая доза, а только суммарно от источников бета-частиц и фотонов. Отнесена в эту графу в Оценка радиологического состояния водных объектов С. В. Казаков силу своей физической сути (т. е. доза, а не радиоактивность), что ясно из едини цы измерения *4 Индикаторный параметр согласно Директиве ЕС «по качеству питьевой воды:»

98/93/EC от 1998 г. Не включает тритий, 40К, радон и продукты распада радона.

*5 Индикаторный параметр согласно Директиве ЕС «по качеству питьевой воды:»

98/93/EC от 1998г.

*6 Этот норматив USEPA вступил в силу с 8 декабря 2003 г. согласно последним изменениям к национальному стандарту качества воды США в части радионукли дов (в мкг/л, исходя из химической токсичности урана).

*7 Идентификация присутствующих в воде радионуклидов и измерение их индиви дуальных концентраций проводится при превышении нормативов общей активно сти. Оценка обнаруженных концентраций проводится в соответствии с ГН 2.6.1.054-96 (НРБ-96).

*8 У разі перевищення цих рівнів слід провести вивчення радіонуклідного складу досліджуваних проб води щодо його відповідності нормам радіаційної безпеки.

Для особливих регіонів нормативи радіаційної безпеки питної води погоджуються Головним державним санітарним лікарем України.

*9 Для предварительной оценки допустимости использования воды для питьевых целей.

*10 Значения уровня вмешательства (УВ), рассчитанные для монофакторного облу чения критической группы «взрослые» за счет потребления только одного радио нуклида с питьевой водой исходя из регламента дозовой квоты на питьевое водо потребление, равной 0,1 мЗв/год.

*11 Для монофакторного облучения критической группы населения за счет потреб ления только одного радионуклида с питьевой водой исходя из регламента дозы техногенного облучения.

*12 УВ для органических и неорганических соединений трития соответственно.

*13 Значения уровней действий для природных радионуклидов в питьевой воде.

*14 Для монофакторного облучения критической группы населения за счет потреб ления только одного радионуклида (трития) с питьевой водой исходя из регламен та дозы техногенного облучения, равного 1 мЗв/год.

*15 Суммарная активность природной смеси изотопов урана (Бк/л).

Примечание. В НРБ-99 приводятся значения УВ для каждого из девяти изотопов урана 230—238U (Бк/л).

Содержание радионуклидов 137Cs и 90Sr в питьевой воде при их поступле нии вместе с продуктами питания нормируется специальными документа ми [10;

11] (табл. 2). Приведенные значения допустимого содержания Cs и 90Sr в питьевой воде рассчитаны на основе регламента облучаемо сти, равного 1 мЗв/год, за счет поступления этих радионуклидов с продук тами питания. Необходимо отметить, что в соответствии с НРБ-99 допус тимое содержание 137Cs и 90Sr в питьевой воде УВвода составляет 11 Бк/кг и 5,0 Бк/кг соответственно. Это различие между СанПиН 2.3.2.560-96 и Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск НРБ-99 вполне объяснимо, так как УВвода рассчитываются для условий поступления радионуклидов вместе с питьевой водой при ее потреблении в объеме 2 кг ежесуточно, исходя из дозовой квоты, равной 0,1 мЗв/год, выделяемой для регламентирования облучения за счет потребления пить евой воды.

Таблица 2. Допустимое содержание в питьевой воде 137Cs и 90Sr при поступлении этих радионуклидов с продуктами питания, Бк/л Нуклид СанПиН 2.3.2.560-96 (Россия) ДР-97 (Украина) 8 Cs 8 Sr Украинские НРБУ-97 устанавливают квоты предела дозы облучения лиц категории В (население) для радиационно-ядерных объектов (табл. 3).

Квоты НРБУ-97 установлены для критических видов водопользования, но виды водопользования в них не оговорены, поэтому, вводя ограничения на водопользование, можно существенно изменять значения сбросов РВ в водный объект. По-видимому, использовать ограничения в водопользова нии, чтобы уложиться в регламентированную квоту, было бы неправильно, и допускать такого не следует, поэтому в нормах необходимо оговорить, что квотирование за счет водопользования относится к неограниченному комплексному использованию водного объекта или к наиболее консерва тивному варианту его использования.

Таблица 3. Квоты предела дозы за счет критического вида водопользования Радиационно-ядерный объект Квота предела дозы % мкЗв АЭС, АТЭЦ, АСТ и другие предприятия, использующие 1 ядерные реакторы. Предприятия по переработке радиоактивных отходов (РАО) ПЗРО * 1 Урановые шахты, гидрометаллургические заводы по 5 переработке урановых руд Заводы радиохимических технологий 5 Другие источники. Референтный радиационно- 1 ядерный объект * Указанные квоты установлены для действующих ПЗРО. Для вновь проектируемых ПЗРО требования к эффективности защитных барьеров устанавливаются специ альными регламентирующими документами.

Примечание. АТЭЦ — атомная теплоэлектроцентраль;

АСТ — атомная станция теплоснабжения;

ПЗРО — пункт захоронения радиоактивных отходов.

Оценка радиологического состояния водных объектов С. В. Казаков В России дозовая квота на жидкие сбросы определена только для АЭС — «10 мкЗв на жидкие сбросы (воздействие при всех видах водопользова ния: рыболовство, рыборазведение, орошение, питьевое водоснабжение)»

[12, п. 3.7].

Отметим, что в неявном виде при регламентировании радиационного воз действия на водные объекты используется еще одно условие — ни один из компонентов водного объекта в процессе всего «жизненного цикла»

радиационного объекта не должен относиться к категории твердых радио активных отходов (ТРО). Категорирование ТРО определяется специальны ми документами [13;

14], но важно, чтобы содержание радиоактивных веществ (РВ) в наиболее «критическом» компоненте водной экосистемы не превысило нижней границы, при котором этот компонент следует клас сифицировать как ТРО. Обычно, таким компонентом могут являться донные отложения. Как правило, почему-то этим условием пренебрегают, считая его не столь жестким, как условия ограничения дозы. Хотя, если, напри мер, принять удельную активность воды по 137Cs равной УВ — 11 Бк/кг, а коэффициент накопления равным 30 000 согласно рекомендациям Научо го комитета по действию атомной радиации (НКДАР) ООН [15], то для удельной активности донных отложений будем иметь оценку 3,3·105 Бк/кг.

Это выше, чем нижняя граница содержания бета-излучателей в составе твердой фракции (100 кБк/кг), классифицируемых как низкоактивные твердые отходы [13].

Установление регламента на дозу облучения критических групп населения для радиационных объектов за счет водопользования в принципе регла ментирует уже не только радиационное качество воды водных объектов, используемых для хозяйственно-питьевого водоснабжения, но и требует нормирования содержания радионуклидов в отдельных компонентах этих водных объектов, а это вносит определенный элемент экологического нормирования. Однако в основе этого регламентирования содержания РВ в компонентах экосистемы водного объекта, подверженного реальному или потенциальному влиянию со стороны техногенного источника РВ, ле жит гигиенический принцип нормирования, связанный с ограничением дозы облучения человека, использующего данный водный объект в прак тической деятельности.

2. Принципы регламентации радиационного воздействия на водные объекты Из закона Российской Федерации «Об охране окружающей среды» от февраля 2002 г. 7-ФЗ:

Вопросы радиоэкологии Труды ИБРАЭ РАН. Выпуск «Статья 21. Нормативы качества окружающей среды 1. Нормативы качества окружающей среды устанавливаются для оценки состояния окружающей среды в целях сохранения естественных экологи ческих систем, генетического фонда растений, животных и других орга низмов.

2. К нормативам качества окружающей среды относятся:

нормативы, установленные в соответствии с химическими показателя ми состояния окружающей среды, в том числе нормативы предельно допустимых концентраций химических веществ, включая радиоактив ные вещества;

нормативы, установленные в соответствии с физическими показателя ми состояния окружающей среды, в том числе с показателями уровней радиоактивности и тепла...

Статья 22. Нормативы допустимого воздействия на окружающую среду 1. В целях предотвращения негативного воздействия на окружающую сре ду хозяйственной и иной деятельности для юридических и физических лиц — природопользователей устанавливаются следующие нормативы допустимого воздействия на окружающую среду:

нормативы допустимых физических воздействий (количество тепла, уров ни шума, вибрации, ионизирующего излучения, напряженности электро магнитных полей и иных физических воздействий)...».

Тем самым на законодательном уровне оформлено требование об уста новлении для экосистем (в нашем случае это водные экосистемы) норма тивов на допустимое содержание РВ в компонентах водных объектов и регламентировании радиационного воздействия на эти компоненты. Од нако в законе, естественно, не прописаны и не сформулированы те прин ципы, используя которые, следует определять критерии содержания РВ в компонентах водных экосистем и воздействия на них.

По большому счету таких принципов два: антропоцентрический и экологи ческий. Антропоцентрический подход к регламентации радиационного воздействия на биотические компоненты экосистем во всей полноте сформулирован Международной комиссией по радиационной защите (МКРЗ) [16;

17]: «...комиссия полагает, что стандарты контроля окружаю щей среды, необходимые для обеспечения защиты человека в такой сте пени, в которой это в настоящее время считается желательным, обеспечат защиту других видов живых организмов. В некоторых случаях отдельным представителям других видов живых организмов (не человека) может быть нанесен урон, однако он будет не в такой степени, чтобы представ лять угрозу какому-либо виду организмов в целом или привести к наруше нию баланса между разными видами живых организмов» (цит. по [18]).

Этот принцип, часто именуемый принципом гигиенического нормирования Оценка радиологического состояния водных объектов С. В. Казаков воздействия ионизирующего излучения, положен в основу всех нынешних радиационно-гигиенических регламентов и нормативов. Его научный фундамент основан на нескольких базовых положениях:

• человек является наиболее радиочувствительным звеном в биосфере;

• регламентами допустимого облучения человека предусматриваются достаточно большие коэффициенты запаса по сравнению с дозами, вы зывающими обнаружимые эффекты в отклонениях показателей здоро вья, и тем более по сравнению с летальными дозами;

• охрана здоровья человека относится к высшим приоритетам его дея тельности.

Несмотря на общепризнанный авторитет МКРЗ, этот принцип — примат санитарно-гигиенического регламентирования над экологическим — на чиная с момента его опубликования подвергался достаточно острой кри тике, которая значительно усилилась в последние 10—15 лет. В качестве доказательства несостоятельности (или некорректности) гигиенического нормирования (или только одного гигиенического нормирования) оппо ненты используют достаточно веские аргументы:



Pages:     | 1 |   ...   | 7 | 8 || 10 | 11 |   ...   | 13 |
 





 
© 2013 www.libed.ru - «Бесплатная библиотека научно-практических конференций»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.